Содержание материала

Почвенный покров - основной депозитарий радионуклидов в наземных сельскохозяйственных и природных экосистемах загрязненного региона, и динамика поведения радионуклидов в почвах, в сущности, определяет содержание радионуклидов во всех звеньях сельскохозяйственной цепочки. Исключение составляет лишь ранний период аварии, когда загрязнение растений зависит в основном от аэрального пути. Сорбция радионуклидов твердой фазой почвы, с одной стороны, уменьшает их доступность для корневого усвоения растениями и накопления их в последующих звеньях миграции, ведущей к человеку, а с другой стороны, длительное удержание радионуклидов в корнеобитаемом слое почвы и биохимическая их трансформация предопределяют существование долго действующего источника радионуклидов, поглощаемых растениями.
В составе выпадений, обусловивших радиоактивное загрязнение территории в результате аварии на Чернобыльской АЭС, выделяют две основных компоненты: “топливную” компоненту выпавших частиц размером 101-102мкм с активностью 90 Sr, 137Cs в пределах 10-1-103 Бкчаст.1 и “парогазовую” (“конденсационную”) компоненту частиц аэрозоля природного и аварийного происхождения, на которых конденсировались 137Cs и другие радионуклиды в виде активных химических соединений (гидрооксиды, основные карбонаты, нитраты) [43-48]. По оценкам [49], радиоактивные выпадения на территории радиусом до 60 км от АЭС более чем на 85% состояли из “топливной” компоненты, а на более удаленной территории были представлены преимущественно “парогазовой” компонентой.
Специфической особенностью чернобыльских выпадений явился их полидисперсный состав: помимо газоаэрозольной фракции часть выпадений была представлена фракцией частиц различного размера (например, остатков оксидного топлива из разрушенных твэлов, конструкционных материалов и т.п.). В ближней зоне (до 15-20 км от ЧАЭС) преобладали выпадения 137Cs в составе топливных частиц, а на больших расстояниях доминировали газоаэрозольные формы 137Cs.
Радионуклидный состав выпавших частиц в значительной мере был близок к составу облученного топлива [50-55], однако встречались частицы, содержащие только один или два нуклида (144Се, 106Ru, 134Cs и 137Cs). На расстоянии до 10 км от АЭС в выпадениях “топливной” компоненты обнаруживали 134Cs и 137Cs, активность которых составляла более 50% суммарной активности радиоактивного вещества. В северном направлении более 75% l34Cs и 137Cs выпало в виде “парогазовой” компоненты [45].
Выпавшее радиоактивное вещество было первоначально сосредоточено на поверхности почвенного покрова, затем, под действием природных процессов и физико-химического взаимодействия радиоактивного вещества (и радионуклидов) с почвой и водой, радионуклиды включались в миграцию их по профилю почвы. Если не рассматривать вмешательство человека, связанное с перемещением слоев почвы или перемешиванием поверхностного слоя почвы (например, вспашку) и приводящее к размещению нуклидов на глубину обработки почвы, основными процессами, управляющими нисходящей миграцией радионуклидов в почве, являются конвективный перенос радионуклидов в виде раствора и твердых частиц (лессиваж) с током воды при фильтрации атмосферных осадков и с капиллярным потоком почвенной влаги при ее испарении с поверхности почвы, ионный обмен в системе почвенный раствор - твердая фаза почвы, выщелачивание (десорбция) радионуклидов из твердой фазы первоначальных выпадений и почвы, в которой зафиксированы радионуклиды, диффузия свободных и сорбированных ионов радионуклидов. Интенсивность большинства указанных процессов определяется как физико-химическими свойствами соединений радионуклидов в составе радиоактивной матрицы, так и химической активностью радионуклидов.
Результирующим итогом влияния этого сложного комплекса факторов является изменение с течением времени распределения радионуклидов сначала в самом верхнем слое почвы с ненарушенным сложением, а затем - в более глубоких слоях. Однако интенсивность процессов миграции радионуклидов в профиле почвы со временем все более ослабевает и, в конечном счете, наступает почти установившееся распределение радионуклидов в глубоком слое почвы с достижением определенной глубины проникновения радионуклидов, зависящего, в свою очередь, от физико-химических характеристик почвы и ее водного режима.
Радиоактивные выпадения и последующее распределение радионуклидов в почвенном покрове в зоне аварии были неоднородными в пространственно-временном отношении, что зависело от изменений в составе смеси радионуклидов в течение многодневного выброса, влияния метеорологических факторов и т.п. (табл. 3.17). В широком диапазоне плотностей загрязнения территорий отношение 95Zr/144Ce в почве оставалось постоянным и на 15 июня 1986 г. составляло 0,35, тогда как отношение 137Cs/144Ce в почве уменьшалось с 6 до 0,66, что говорило об обогащении выпадений летучим 137Cs с увеличением расстояния от ЧАЭС (рис. 3.7). Содержание обменного 90Sr в 1986 г. в почвах различных районов чернобыльского региона было в среднем в 1,5 раза выше, чем количество обменного 137Cs (соответственно колебания от 8,7 до 40,7% и от 3,6 до 20,8%) [56].

Таблица 3.17
Радионуклидный состав (указаны основные радионуклиды) пахотных почв в 30-км зоне ЧАЭС на 15 июня 1986 г. (% суммарной активности γ-излучающих нуклидов) [42]


Рис. 3.7. Корреляция между содержанием 95Zr, 137Cs и 144Се в почве [32]

В первый год радиоактивного загрязнения территории, даже представленной легкими по механическому составу песчаными и супесчаными почвами Белорусско-Украинского Полесья, основная доля (до 70-80%) практически всех радионуклидов, содержащихся в почве с ненарушенным сложением и в пахотной почве, после аварии не подвергавшейся вспашке, находилась в верхнем слое почвы глубиной до 5 см [29, 57, 58]. Характер распределения радионуклидов в этом слое был различен в зависимости от физико-химических свойств почвы и радионуклидов. В частности, при сосредоточении основной доли нуклидов в слое глубиной до 2,5-3 см (рис. 3.8) относительное содержание радионуклидов в этом слое было повышенным при большем содержании органического вещества и фракции глины [58].
Распределение радионуклидов в верхнем 10-см слое почвы в 1986 г. зависело от природы аварийных выпадений - “топливной” или “парогазовой” компоненты [59]. Влияние свойств выпадений проявилось в отсутствии фракционирования радионуклидов по мере заглубления (предполагаемый основной процесс миграции - перенос твердых частиц с током воды) и наличии такого фракционирования для “парогазовых” выпадений (предполагаемый процесс миграции - перенос растворенных форм радионуклидов с током воды в сочетании с сорбцией).
Изучение макрораспределения радионуклидов в глубоких слоях почв (до 30-35 см), в 1986-1989 гг. [29, 32, 34, 60] показало достаточно медленное изменение распределения радионуклидов в профиле почвы с течением времени. Это изменение заключалось в истощении содержания радионуклидов в самом верхнем слое почвы глубиной до 5 см и нарастании содержания радионуклидов в более глубоком слое (5-10 см). Однако вне зависимости от удаления от АЭС, типов почв и принадлежности радиоизотопов к разным химическим элементам, общим к 1989-1990гг. явилось нахождение основной доли радионуклидов в поверхностном слое на глубине 10 см при максимальном сосредоточении (90-95% всего содержания) радионуклидов в слое 4-5 см.
Было отмечено также проникновение отдельных радионуклидов, в частности, 90Sr и 137Cs, в 1987-1989 гг. до глубины 35 см в почвах 30-км зоны. В дальней зоне, где преобладали “парогазовые” выпадения, 95Zr, 106Ru, 144Се и Рu глубоко не мигрировали. Более глубокое проникновение радионуклидов в профиле почв было характерным для торфянистых и глеевых почв гидроморфных ландшафтов [29, 32].
Скорость смещения вглубь координаты центра запаса радионуклидов в почве оценено для периода 1986-1989 гг. в пределах 0,4-1,6 см год-1 (для 90Sr - в 2-2,5 раза выше) с максимальными значениями в почвах гидроморфного типа [45, 61, 62].
Мобильность 137Cs в почвах и подвижность этого радионуклида в системе почва-растения зависели от формы выпавшего радионуклида. В ближней зоне (2-5 км от ЧАЭС) количество обменного и “подвижного” (растворимого в 3 н НС1) 137Cs в почвах в первый год после аварии было в 1,8-3,3 раза ниже, чем в дальней зоне (15-50 км от ЧАЭС). В первые 6 лет после аварии количество обменного и “подвижного” 137Cs в гидроморфных почвах упало в 1,5-12,8 раза, а снижение содержания обменного 137Cs в почвах в 1986-1988гг. и 1989-1991гг. описывалось полупериодами 2,0-2,9 и 4,6-12,6 года соответственно [63].
Считают, что преобладающим механизмом переноса радионуклидов в профиле почвы с ненарушенной структурой является конвективный перенос с водой, особенно в легких почвах Полесья [47, 48, 54, 64-66]. При оценках скорости перемещения 90Sr и 137Cs в профиле почвы было обращено внимание на существование двух компонент: “быстрой” (0,1% для 137Cs и до 2,5% для 90Sr от общего содержания радионуклидов в слое) и “медленной”. Поскольку одновременно действуют конвективный перенос, диффузия, лессиваж и кальматация, то считают, что “быстрая” компонента может быть отнесена преимущественно к конвективному переносу. Было оценено [67], что роль истинной диффузии в вертикальной миграции возрастает по мере заглубления: в 1987 г. в слое 0-5 см коэффициент диффузии составлял 4 10-8 см2 с-1 , а в слое 5-10 см - 5x10-7 см2 с-1. В 1988 г. эти различия сгладились.
По результатам модельного эксперимента [68] на почвенных колонках с дерново-подзолистой почвой 30-км зоны и дальней зоны был определен коэффициент диффузии 137Cs и 90Sr в пределах от 0,8-1,0 см2с-1 (в слое 0-2 см) до 24-30 см2 с-1 (в слое 8-10 см) для негидроморфных зон и, соответственно, 3,0-5,5 и 40,8-59,8 см2 с-1 - для гидроморфных почв. Вклад диффузии в сочетанную миграцию радионуклидов за счет конвективного переноса и диффузии в слое 0-5 см составлял 61-90% для 137Cs и 40-78% для 90Sr.
Основным результатом нисходящей миграции радионуклидов в профиле почвы с ненарушенной структурой является истощение содержания радионуклидов в верхнем слое почвы на глубину до 2 см. На территории 30-км зоны и дальней зоны (до 50-80 км от АЭС) содержание радионуклидов в этом слое снизилось на 3-15% в 1988 г. и на 35-40% в 1989г. по сравнению с 1986-1987 гг.[68]. При этом содержание радионуклидов в слое 0-2 см уменьшалось медленнее на целинных почвах, чем на залежьях и в автоморфных почвах по сравнению с гидроморфными. Последнее было доказано результатами модельного опыта по изучению вертикальной миграции радионуклидов в почвенной колонке при различных режимах увлажнения дерново-подзолистой почвы [68]. При изменении абсолютной влажности почвы с 49,0 до 24,4% (или от 100 до 50%- ной предельной влагоемкости) через 5 месяцев содержание ,34Cs и 137Cs в слое 0-10 см снизилось с 91 до 74%. В этом же опыте было отмечено, что 95Zr перемещается не глубже 3 см от поверхности, а 95Nb - не ниже 15 см от поверхности.
Увеличение содержания гумуса в верхнем слое замедляло истощение запаса радионуклидов в этом слое. Если применить экспоненциальную модель убыли содержания радионуклидов в верхнем слое почвы [32, 69], оцененные значения периода полууменьшения содержания 137Cs в почвах 30-км зоны составили 1,3-1,5 года для слоя 0-(2-4) мм и 2,2 года для слоя 0-10 мм, а в дальней зоне - 2,0 года для слоя 0-10 мм.
Радионуклиды, находящиеся в почвах вблизи ЧАЭС (слой 0-10 см), характеризуются преимущественной связью с фракциями ила и глины как имеющими повышенную сорбционную емкость. Хотя общая массовая доля этих фракций (с размерами не более 50 мкм) в дерново-подзолистых почвах не превышает 30-40% [70], с этими фракциями в почвах 30-км зоны было связано около 100% содержавшегося в слое 0-10 см 90Sr, 95% 137Cs и Pu, 90% 106Ru и 85% 144Се [57]. В суходольных почвах дальней зоны (Гомельская и Могилевская области Белоруссии) с этими фракциями было связано 51- 81% суммарной β-активности, 42-78% суммарной γ-активности и 42-79% 137Cs, в гидроморфных почвах, соответственно, 38-81, 32-52 и 31-79% [71].
Биогеохимической мерой подвижности радионуклидов в почве является степень выщелачивания (десорбции) радионуклидов различными реагентами. Обычно выделяют четыре основные формы радионуклидов в порядке возрастания степени стойкости их к выщелачиванию: водорастворимые, обменные (вытесняемые IM NH4Ac) — обе объединяются в подвижные формы, доступные корневому усвоению растениями, труднорастворимые или кислоторастворимые (вытесняемые растворами минеральных кислот, например, НС1 и HNO3) и фиксированные (не вытесняемые обычно применяемыми растворами минеральных кислот) формы.
Существующая обширная экспериментальная информация [29, 32, 34, 40, 45, 46, 49, 53, 69, 72-83] о соотношениях форм нахождения в почвах на большой площади загрязненной территории Белоруссии, Украины и России и изменении вкладов этих форм весьма неопределенна и противоречива и не позволяет получить корректные оценки.
На основе систематизации и анализа этой информации можно сделать общие выводы (табл. 3.18).

Таблица 3.18
Содержание (%) водорастворимых, обменных и кислоторастворимых форм радионуклидов в верхнем слое почвы* на территории ближней и дальней зон ЧАЭС в 1986-1989 гг.
[29, 32, 34, 40, 45, 46, 49, 53, 69, 72-83]

Биогеохимическая подвижность радионуклидов в почвах 30-км зоны и прилегающей к ее границам дальней зоны в 1986 г. различалась в пределах одного порядка величины [45, 46, 49, 53, 69, 72-79]. Наибольшая подвижность радионуклидов имела место на границе 30-км зоны и за ее пределами, что было обусловлено свойствами преимущественно “парогазовых” выпадений; наименьшая подвижность радионуклидов характерна для территории 30-км зоны, особенно для ближней ее части, в пределах 5 км от АЭС к западу, что объясняется наличием преимущественно “топливных” выпадений. В течение первых 4-х лет подвижность радионуклидов в ближней зоне возросла почти в 10 раз, в дальней зоне она увеличилась не более чем в 2-2,5 раза. Это заставляет предположить существование выщелачивания “топливной” компоненты. Наибольшее выщелачивание радионуклидов в почвах 30-км зоны типично для 90Sr, а за пределами этой зоны — для 137Cs [44].
Наряду с выщелачиванием радионуклидов в увеличении их подвижности в почвах играют существенную роль наличие в почве гумусовых и низкомолекулярных кислот, а также взаимодействие радионуклидов с Са, Fe, Al и их гидрооксидами. Считают, что малорастворимые гуминовые кислоты, гуматы и гидрооксиды, глинистые минералы увеличивают поглощение и прочность связи радионуклидов с почвами, а органическое вещество почвы способствует переходу радионуклидов в подвижное состояние при образовании анионных форм комплексных соединений Fe и А1 с фульво- и низкомолекулярными кислотами [68]. На этой основе [53, 54, 76, 77, 83] считают, что радионуклиды, находящиеся в почве, могут быть представлены следующими формами: водорастворимые — 0,5%; гуминовые комплексы — 5-25%; фульвокомплексы - 1-10%; органоминеральные комплексы - 50-90%; минеральные комплексы - 10-60%.
Если для газоаэрозольной фракции после оседания на почвенно-растительный покров характерны фиксация радионуклидов твердой фазой почвы и снижение биологической подвижности, то для выпадений в форме частиц отмечалось обратное явление - постепенное выветривание частиц приводило к увеличению доступности радионуклидов для усвоения растениями. В зоне, обогащенной выпавшими радионуклидами в форме топливных частиц, поведение 90Sr и 137Cs было различным. В ближней зоне ЧАЭС 90Sr был инкорпорирован в твердые частицы и по мере их разрушения и выветривания становился более доступным для усвоения растениями, тогда как для 137Cs были характерны иммобилизация и снижение доступности для растений. Так, в 1987 г. отношение 137Cs/90Sr в растениях было близко к 1 и даже ниже, а к 1994 г. усвоение 137Cs растениями упало более, чем в 50 раз, тогда как коэффициент накопления 90Sr растениями, наоборот, возрос почти в 10 раз к 1991 г. и оставался неизменным до 1994 г. [84, 85] (см. рис. 3.8).

Рис. 3.8. Динамика коэффициентов накопления 90Sr в зерне злаковых культур (30-км зона, дерново-подзолистая почва) [35]:
1 - озимая рожь; 2 - озимая пшеница; 3 - ячмень; 4 - овес

Уменьшение биологической мобильности радионуклидов в почвах явилось следствием, прежде всего усиления их сорбции твердой фазой почвы, вхождения в кристаллическую
структуру глинистых минералов и ряда других процессов. Это “старение” очень характерно для 137Cs, и оно менее выражено для 90Sr, сохраняющего способность в течение длительного времени оставаться в почвах в обменном состоянии (т.е. в форме, доступной для растений).
Специфические особенности сорбции 137Cs твердой фазой почвы определяются не только общей катионной емкостью, как это характерно для сорбции, например 90Sr, а наличием в глинистых минералах особых мест фиксации 137Cs (FES, frayed edge sites). Ряд глинистых минералов почв (в частности, иллит, клиноптилолит) обладают повышенными величинами FES, в связи с чем почвам, обогащенным этими минералами, свойственна более прочная фиксация 137Cs [86]. “Старение” 137Cs, т.е. переход его в менее усвояемые растениями формы происходило в черноземах, богатых глинистыми минералами и органическим веществом, быстрее, чем в кислых дерново-подзолистых почвах.